Spatial differentiering i zoner och avdelningar
Externiteter är ett begrepp inom välfärdsekonomi som främst är av intresse för beslutsfattare. För ämnen som genomgår långväga transport genom advektion i luft eller vatten kan externa effekter inte bara uppstå i närheten av källan utan även på ganska avlägsna platser där ämnena anländer till (Europeiska kommissionen, 1999a; Barbante et al., 2001; Friedrich och Bickel, 2001a; Scheringer och Wania, 2003; Wania, 2003). Dessa ämnen kan alltså genomgå gränsöverskridande transporter, vilket är anledningen till att sådana externa effekter främst är av intresse för nationella myndigheter och/eller regeringar med ansvar för internationella frågor. Därför kräver bedömningen av sådana ämnens externa effekter att man arbetar i ganska stora skalor. Dessutom bör de vara ganska rumsligt upplösta för att möjliggöra diskriminering av effekter som uppstår på olika administrativa enheter. Detta innebär t.ex. att utsläpp av ganska svårflyktiga ämnen i en sötvattenförekomst inte bör leda till koncentrationer i strömmen uppströms från utsläppsplatsen (t.ex. utsläpp i den nederländska delen av Rhen visar sig i schweiziska alpsjöar inom avrinningsområdet när man bara skiljer på vattendrag, jfr. fig. 4-2). Därför bör en ganska hög grad av rumslig differentiering säkerställas inte bara under konsekvensbedömningen utan även under bedömningen av miljöskick. Inverkan av att välja olika rumsliga upplösningar vid avgränsning enligt avrinningsområden kommer att undersökas genom en scenarioanalys i avsnitt 9.3.3.
Den geografiska räckvidden är mestadels begränsad till Europa (jfr. fig. 4-3). Den nuvarande modellramen är utformad som ett system med öppna gränser. Exporten av ämnen sker via luft- och vattenflöden eller genom nedgrävning av sediment. Ingen import ingår dock, eftersom varken interkontinental vatten- och luftadduktion eller (åter)import av ämnen (t.ex. som ingår i livsmedel) från länder utanför Europa beaktas. Ämnen med potential att genomgå t.ex. interkontinental transport via luft, havsströmmar eller migrerande arter kan därför inte beaktas på ett korrekt sätt, vilket leder till en underskattning av effekterna på grund av de öppna systemgränserna. Sådan interkontinental transport observeras även för partikelbundna spårämnen (Church et al., 1990).
Den geografiska räckvidden för WATSON har differentierats rumsligt i zoner enligt avrinningsområden (se avsnitt 4.3). Det finns andra avgränsningskriterier, bland annat ett regelbundet rutnät (t.ex. Prevedouros et al., 2004) och kombinationer av avrinningsområden med andra kriterier (t.ex. Devillers et al., 1995; MacLeod et al., 2001). Det är inte känt hur valet av ett sådant avgränsningssystem påverkar modellresultaten.
WATSON gör det möjligt att särskilja flera delområden (avsnitten 5.1 och 6.1). Dessa antas vara internt homogena och ha tidsmässigt konstanta egenskaper med undantag för de ingående ämnesmängderna. Påverkan av valet av vilka delområden som ska beaktas utvärderas med hjälp av en scenarioanalys nedan.
Som beskrivs i avsnitt B.4.3 består vattenvolymen i en zon av vattendrag och sjöar som helt och hållet ingår i den zonen. Om det finns både vattendrag och sjöar innebär detta att praktiskt taget allt vatten som kommer in i zonen antas rinna genom den eller de sjöar som har längre uppehållstid, även om endast delar faktiskt passerar genom sjön (t.ex. den lilla sjön öster om Vänem i Götälvs avrinningsområde, figur 6-2). Detta kan leda till högre koncentrationer i sötvattenförekomsten i denna zon samtidigt som tillförseln till sötvattenförekomster nedströms minskar. Nettoeffekten på människors exponering och slutligen påverkan beror på fördelningen av sötvattenfiskproduktionens intensitet och är därför inte entydig.
Och även om den presenterade metoden är platsberoende behandlas vissa icke substansberoende egenskaper som särskilt påverkar ett ämnes öde och exponering i miljön som om de inte varierar i rummet. Sådana egenskapsvärden kommer inte att vara representativa för alla platser som de tillämpas på. Till exempel är djupet i sediment-, glaciär- och jordkompartmenten oföränderligt mellan olika zoner. Detta kan t.ex. underskatta rotupptagningen hos de grödor vars rötter sträcker sig längre ner i marken än det antagna jorddjupet, förutsatt att ämnena når detta djup i avsevärda mängder. Detta gäller kanske inte så mycket för t.ex. bly, eftersom det verkar vara koncentrerat till de översta centimetrarna (Nriagu, 1978; Rickard och Nriagu, 1978), även om det finns motstridiga bevis (Martínez García et al., 1999). Den konstanta vattenvolymhalten anses inte påverka resultaten så länge som antagandet om homogenitet inom jordarterna och det linjära förhållandet mellan porvattenkoncentrationen och växtkoncentrationen enligt biokoncentrationsfaktorn (BCF) bibehålls. Den konstanta volymfraktionen av fasta ämnen i jord har dock vissa konsekvenser när man tillåter att innehållet av organiskt kol varierar. Detta kommer att leda till varierande densitet hos den totala fasta fasen i marken (se Eq. (B-10)). Det sätt på vilket jämviktsfördelningskoefficienten är definierad (se avsnitt A.2) innebär att ju mindre densiteten i fast fas är, desto mindre av ämnet är associerat med den fasta fasen. Det är dock den organiska substansfasen som är mycket viktig, inte bara för hydrofoba ämnen utan också för många spårämnen när det gäller fördelningen mellan fast och vatten (Nriagu, 1978; McCutcheon et al., 1993; Aboul-Kassim och Simoneit, 2001a). En lägre densitet i den fasta fasen leder till en mindre andel adsorberade ämnen och därmed till ökad rörlighet och biotillgänglighet för respektive ämne i de områden där det finns höga halter av organiskt kol. Som ett resultat av detta minskas retentionen av ämnet i respektive jordkompartment, vilket potentiellt kan innebära en tidigare exponering jämfört med jordkompartment med lägre halter av organiskt kol. För de osäkerheter som är förknippade med de exponeringsrelaterade parametrarna hänvisas till United States – Environmental Protection Agency (1998).
Det finns delar av miljön som inte ingår helt och hållet, dvs. de är inte en del av eller utgör egna delar. För det första ingår inte havsmiljön, vilket leder till att exponeringen underskattas på grund av att konsumtion av havsfisk och skaldjur inte ingår. Detsamma gäller exponering via dricksvatten som i ganska stor utsträckning kommer från grundvattenförekomster. En mer detaljerad diskussion om varför havsmiljön och grundvattnet och de relaterade exponeringsvägarna har uteslutits från bedömningen finns i avsnitt 7.3. Dessutom beaktas inte exponering genom inandning från lantbruksdjur. Detta bedöms inte leda till en betydande underskattning av exponeringsresultaten, vilket är i linje med Ewers och Wilhelm (1995) och Wilhelm och Ewers (1999) för kadmium respektive bly.